苯并[a]芘和菲對縊蟶血細胞DNA損傷的研究

蔣玫, 李磊, 沈新強, 許高鵬, 楊杰青

1. 中國水產科學研究院東海水產研究所，上海 200090 2. 上海海洋大學，上海，203360

?

苯并[a]芘和菲對縊蟶血細胞DNA損傷的研究

蔣玫1,*, 李磊1, 沈新強1, 許高鵬2, 楊杰青2

1. 中國水產科學研究院東海水產研究所，上海 200090 2. 上海海洋大學，上海，203360

為研究苯并[a]芘和菲對縊蟶的毒性效應，將縊蟶(Sinonovacula constricta) 分別暴露于濃度為0.45 mg·L-1、0.15 mg·L-1、0.05 mg·L-1苯并[a]芘溶液和0.45 mg·L-1、0.15 mg·L-1、0.05 mg·L-1菲的溶液中，采用單細胞凝膠電泳實驗(彗星實驗)技術檢測不同暴露時間縊蟶血淋巴細胞的DNA損傷程度，對照組為清潔海水。結果顯示，高濃度(0.45 mg·L-1) 苯并[a]芘溶液和(0.45 mg·L-1)菲溶液在短期(7 d) 內即可導致縊蟶血細胞顯著的DNA損傷，并且隨苯并芘[a]和菲濃度的增大和暴露時間的延長，DNA損傷程度增加。21 d恢復實驗后，各濃度組DNA損傷又均有不同程度的恢復，但中高濃度組(0.45 mg·L-1和0.15 mg·L-1)與對照組仍顯著性差異。兩種多環芳烴物質對縊蟶血細胞的 DNA 損傷作用均存在較顯著時間-劑量-效應關系。其中，苯并芘[a]對縊蟶血細胞的DNA損傷作用要高于菲。

苯并芘[a]和菲；縊蟶；血細胞；DNA 損傷；單細胞凝膠電泳； 彗星實驗

多環芳烴(polycyclicaromatic hydrocarbons，PAHs)是一類典型的疏水性有機污染物[1]，主要來源于生物燃料和與化石燃料的不完全燃燒[2-3]。多環芳烴廣泛存在于環境介質中，含量水平較低，但是可通過大氣、土壤、水、食物等多種途徑進入人體并富集，是誘導人類癌癥的重要環境污染物質之一[4-5]。其中苯并[a]芘(Benzo[a] pyrene，BaP)的致癌性是多環芳烴中最強的[6]。由于BaP 分布廣泛，性質穩定，常被視為 PAHs 研究的指示物[7]。菲(phenanthrene，PHE)是一種具有三個苯環的，低分子量的最簡單化學結構的多環芳經，對水生生物也有很大毒性，菲在污染場地的濃度水平也較高[8]。因而，菲常用作模式化合物研究相關的科學問題[9-10]。

雙殼貝類由于分布廣泛，移動能力弱，對污染物具有很強生物富集作用，常被作為海區污染監測的指示生物[11]。PAHs污染物通過貝類攝入的水流進入鰓絲，在經血淋巴循環到達各組織器官(主要是消化盲囊)；貝類因代謝PAHs而產生大量的活性中間產物和活性氧類， 這些活性物質會對生物大分子和組織結構造成損傷，影響細胞的微核率、肝臟功能和DNA修復能力[12-13]。貝類細胞分子毒理學 (DNA損傷)對于解析污染物的致毒機理和毒性評定具有非常重要的意義。目前針對多環芳烴對水生生物DNA損傷的研究也開始逐漸得到關注[14-17]，張曉勇等將馬氏珠母貝暴露于苯并芘[a]中得出血淋巴細胞DNA受到一定的損傷，血細胞的 損傷程度隨苯并芘[a]濃度增加而增加[18]，但關于苯并[a]芘和菲對貝類的DNA損傷遺傳毒性研究還相對較少。

彗星試驗又名單細胞凝膠電泳(SCGE)被認為是一種簡便、快速、敏感性高的DNA損傷與修復的檢測技術[14]。本研究以縊蟶為實驗材料，采用單細胞凝膠電泳實驗(彗星實驗)的方法檢測了苯并[a]芘和菲脅迫對縊蟶血細胞的遺傳損傷，探討了DNA損傷作為多環芳烴污染暴露生物標記的可行性，同時為貝類養殖環境毒理學研究和近岸海區PAHs的污染監測提供科學依據。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 實驗材料

實驗用縊蟶取自啟東市黃海灘涂公司縊蟶養殖區，實驗前暫養一周，貝體平均殼長(5.90±0.31) cm，殼寬為(1.99±0.11) cm，體重(14.60±2.62) g。實驗用水來自經過濾的天然海水，鹽度為20～21，pH為8.10～8.40。

實驗所用苯并[a]芘和菲為Sigma公司產品，采用丙酮作為助溶劑溶解BaP和PHE配成儲備液。海水中苯并[a]芘和菲濃度的測定采用氣相色譜法[19]。

1.2 實驗方法

隨機選取縊蟶分為4組，對照組(天然海水、低濃度組、中濃度組和高濃度組(苯并芘[a]和菲溶液)。苯并[a]芘和菲的溶液實驗濃度梯度分別為：0.45 mg·L-1、0.15 mg·L-1、0.05 mg·L-1。每組約40只縊蟶，置于含14 L沙濾海水的玻璃箱(容積30 L)中，24 h連續充氧，實驗期間水溫為23.60～25.40 ℃。每日100 %換水一次，更換相同濃度的實驗液，及時清除排泄物和活力不好的貝體，貝類餌料為單獨培養扁藻，每天定時定量喂食二次，藻液體積為80 mL，扁藻密度為2×104cell·mL-1，。脅迫實驗進行15 d，15 d后將實驗液全部換成清潔沙濾海水進行為期6 d的恢復實驗。分別于實驗開始后的第0、3、7、 15 d和21 d，每個實驗組采集2只貝類樣品。選取活力好的縊蟶，以潔凈海水洗凈外殼。先用75 %的酒精棉球消毒閉殼肌，再用預先吸入已消毒的預冷抗凝劑(8.0 g·L-1檸檬酸三鈉、20.80 g·L-1葡萄糖、22.5 g·L-1NaCl、3.36 g·L-1Na2EDTA、pH=7.5)的無菌注射器，按抗凝劑：血淋巴為2:1的比例由閉殼肌處抽取血淋巴，在無菌的試管內用5 mL PBS將50 μL血樣稀釋，調節細胞濃度為1.4×107cell·mL-1，取此單細胞懸液1 mL加入滅菌eppendorf 管，放入冰盒內備用。

1.3 彗星實驗

彗星實驗方法參照Singh等[20]的實驗方法并略加改進，應用細胞培養板板蓋鋪單層膠的彗星實驗檢測方式，對電泳條件進行了摸索。制片前用臺酚藍染色法測定細胞存活率。25 μL 受檢細胞與8 %的75 μL低熔點瓊脂糖(LMA)混合，鋪于細胞培養板板蓋的小圓凹槽中，每個樣品平均加入3個圓凹槽中作為3個重復。待膠凝固后加入4 ℃新配制細胞裂解液(2.5 mol·L-1NaCl、0.1 mol·L-1EDTA、0.01 mol·L-1Tris、1% 肌氨酸鈉、pH 10、1%曲拉通X-100、10 %二甲亞砜)，浸泡2 h之后用磷酸緩沖液(pH 7.0)浸洗2次，再置于有新配置的堿性電泳緩沖液(0.3 mol·L-1NaOH、1 mmol·L-1EDTA，pH >13)的水平電泳槽中，在4 ℃避光解旋20 min。調節電泳液面高度，在300 mA、25 V電壓下電泳5 min。然后用pH 7.5，0.4 mol·L-1的Tris-HCl浸洗2次，每次10 min。加50 μL 的25 μg·mL-1EB 水溶液染色30 min。置熒光顯微鏡下觀察，拍照后進行分析。

1.4 數據處理

用Scion Image Beta 4.0.2 圖像軟件進行分析計算出尾長、頭長、尾長/頭長、尾矩、尾DNA 含量(Tail DNA%)等項DNA 損傷指標。Tail DNA%是國際上普遍采用的評價指標，不受單位影響，因此本實驗利用它作為DNA 損傷的評價指標。以彗尾長度/核直徑(TL/D) 值衡量損傷程度，比值小于0.3為1級損傷或輕微損傷，0.3～0.6 為2級損傷或中級損傷，0.6 以上為3級損傷或嚴重損傷[21]。用SPSS 9.0 對數據進行處理分析，用單因素方差分析進行顯著性檢驗，q 檢驗進行兩兩比較。

2 結果(Results)

2.1 DNA損傷指標的統計

隨著處理時間的延長，各濃度苯并[a]芘和菲處理組血細胞彗尾核DNA百分率均呈持續上升的趨勢，比較各濃度染毒組與對照組發現(圖1和圖2)：實驗初期第3天，各濃度組尾核DNA百分率均與對照組無顯著差異，到了實驗第7天后，至染毒時間末期第15天，中、高濃度組(0.15 mg·L-1和0.45 mg·L-1)對血細胞DNA損傷效果顯著(P<0.05), 低濃度組對 DNA 損傷均不顯著。恢復試驗期，各濃度組DNA百分率仍高于對照組，中、高濃度組與對照組依然差異性顯著(P<0.05)。

圖1 苯并[a]芘處理組帶彗尾核DNA百分率注：*為與對照組相比顯著性差異P<0.05Fig. 1 Percentage of damaged DNA with tail treatedby benzo[a]pyreneNote: significant differences from control at the same samplingtime are indicated with an asterisk at P<0.05

圖2 菲處理組帶彗尾核DNA百分率注：*為與對照組相比顯著性差異P<0.05Fig. 2 Percentage of damaged DNA with tail treatedby phenanthreneNote: significant differences from control at the same samplingtime are indicated with an asterisk at P<0.05

2.2 DNA損傷程度

在苯并[a]芘和菲染毒下的縊蟶血細胞DNA損傷程度來看(表1)，隨著處理時間延長，3 d 時中、低濃度(0.15 mg·L-1和0.05 mg·L-1)苯并芘[a]和菲處理組DNA 損傷程度以2級為主(均小于0.6)，高濃度組則以3級損傷為主(大于0.6)，損傷率超過80%； 15 d 后除低濃度組外，其他各處理組DNA損傷程度呈現繼續上升的趨勢，造成DNA損傷嚴重級別(大于0.6)。與對照組差異性顯著(P<0.05)，21 d 恢復實驗以后，各處理組DNA損傷程度均有所緩解，但中、高濃度組(0.15 mg·L-1和0.45 mg·L-1)與對照組差異性仍十分顯著(P<0.05) 。

表1 處理受損DNA的TL/D值

注：*為與對照組相比顯著性差異P<0.05, a,b,c,d分別為各縱列相比顯著性差異P<0.05。

Note: significant differences from control at the same sampling time are indicated with an asterisk at P<0.05, a, b, c, d for each column compared with the significant difference in P<0.05, respectively.

2.3 損傷檢測指標間的相關性

損傷檢測指標間的相關系數列于表2。從表2可見，尾長、TDNA含量、尾長/核直徑(TL/D)各指標間的相關系數均有顯著性(P<0.05)。說明在本實驗室條件下應用Scion Image Beta 4.0.2圖像軟件進行分析所得的尾長、TDNA含量、尾長/核直徑(TL/D)3個指標值用來衡量血細胞DNA損傷具有較好的有效性。

表2 彗星實驗檢測指標間的相關系數

2.4 DNA分子形態學的影響

在苯并[a]芘和菲染毒15 d后，縊蟶血細胞核DNA 單細胞凝膠電泳結果如圖1所示。圖1a和圖1d顯示對照組的血細胞核大小比較均一，為圓形熒光團，熒光強度均勻，邊緣光滑，無拖尾現象，表明細胞沒有斷裂。中濃度(0.15 mg·L-1)組的苯并[a]芘和菲染毒后，斷片離頭部向陽極方向遷移，形成一個緊連熒光頭部的尾部，縊蟶血細胞DNA發生斷裂(圖1b和圖1e)。高濃度組(0.45 mg·L-1)的菲染毒后，出現一定數量的凋亡細胞，彗星頭部很小，尾巴很大且偏圓，如同松鼠尾巴(圖1f)。高濃度組的苯并[a]芘染毒后，出現分散暗淡的尾部，損傷更為嚴重(圖1f)。

圖1 苯并芘[a]和菲暴露后第15天分別對溢蟶血細胞的DNA 損傷作用注：a. 對照組 b. BaP (0.15 μg·L-1)染毒后15 d c. BaP (0.45 μg·L-1)染毒后15 dd. 對照組 e. PHE(0.15 μg·L-1)染毒后15 d f. PHE(0.45 μg·L-1)染毒后15 dFig. 1 The DNA damage of hemolymph cell exposed to benzo[a]pyrene and phenanthrene at the fifteenth dayNote: a. The DNA damage of hemolymph cell exposed to solvent control group; b. The DNA damage of hemolymph cell exposed to benzo[a]pyrene (0.15 μg·L-1); c. The DNA damage of hemolymph cell exposed to benzo[a]pyrene (0.45 μg·L-1); d. The DNA damage of hemolymph cell exposed to solvent control group; e. The DNA damage of hemolymph cell exposed tophenanthrene (0.15 μg·L-1); f. The DNA damage of hemolymph cell exposed to phenanthrene (0.45 μg·L-1)

3 討論(Discussion)

大量研究證明持久性有機污染物進入生物體內經過I相細胞色素P450酶系代謝轉化為更具極性的代謝中間產物，這些代謝產物在II相代謝酶谷胱甘肽-S-轉移酶等催化下與內源物質分子結合，加速了代謝產物排出體外的速度；另一方面在代謝過程中產生大量的自由基，可被體內抗氧化防御系統所清除同時，這些自由基和活性中間產物超過一定限度時，可分別與分子發生反應，產生氧化性損傷和生成加合物，最終導致DNA鏈斷裂和損傷[22-24]。

苯并[a]芘進入動物體后被轉化成大量的代謝產物，其親水性比苯并[a]芘更強[25]，而這些代謝產物在生物體內經過代謝后產生致癌性物質——苯并(a)芘二氫二醇(BPDE)，它與DNA共價結合形成穩定的加合物，從而導致DNA損傷。國內學者針對苯并[a]芘對生物遺傳物質DNA的影響做了廣泛的研究。周海龍等以及Liu等[26-27]的研究結果也顯示，3種典型持久性有機污染物(多氯聯苯Aroclor1254、苯并[a]芘和滴滴涕)對紫貽貝(Mytilusedulis)的鰓、性腺和消化腺各組織細胞以及櫛孔扇貝血細胞的DNA 損傷作用均存在明顯的時間-效應和劑量-效應關系。PAHs 代謝過程中產生的活性氧自由基能攻擊DNA，導致DNA單鏈斷裂或形成不穩定的無嘌呤的加合物[28]。菲能通過降低細胞膜的穩定性和吞噬能力，繼而對大海扇蛤(Pectenmaximus)的遺傳和免疫造成不利影響[29]。Oliveria等曾將金梭Lizaaurata短期暴露于菲溶液中，發現菲溶液濃度由0.1 μg·L-1提高到0.9 μg·L-1時其對肝臟DNA的完整性顯著低于對照組[30]。本次實驗亦發現經不同濃度的苯并[a]芘和菲溶液染毒下，縊蟶血細胞DNA受到了一定程度的鏈斷裂損傷，其損傷效應表現出隨苯并[a]芘和菲濃度的升高，損傷的細胞數量增多和損傷程度加重的現象(圖1～圖3)。從表3可見，實驗第3d，對照組的血細胞未檢測到DNA損傷；而中低濃度處理組實驗檢測到DNA損傷程度集中在2級；高濃度處理組檢測到DNA損傷程度則在3級以上，損傷率超過80%；而且隨著處理時間的延長，帶彗尾核DNA百分率和TL/D值均呈上升趨勢，DNA 損傷級別也逐步升高。王春光等報道的苯并[a]芘可對馬氏珠母貝(Pinctadamartensi)血細胞DNA的損傷效應也與本實驗相一致[14]。

DNA 損傷是評價環境毒物遺傳毒性的一個重要參數。本研究中，隨著苯并[a]芘和菲暴露時間的增加，兩種污染物在縊蟶體內逐漸累積，組織解毒代謝酶受到抑制，誘導大量自由基產生，同時代謝形成的極性化合物與DNA發生反應，導致DNA鏈斷裂和損傷，從而引發遺傳毒性。從圖3和表1可見，縊蟶血細胞暴露于高濃度苯并[a]芘和菲溶液中DNA損傷嚴重，均表現出不可逆轉的遺傳毒性，而中濃度處理組雖啟動了DNA損傷修復功能，但仍造成損傷效應，在實驗恢復期(21 d)，DNA損傷性指標與對照組仍有顯著差異。由此貝類DNA損傷可作為多環芳烴污染評價的毒性效應指標，亦作為海洋環境污染的潛在生物標志物。

此外，實驗中也發現相同濃度作用下，苯并[a]芘和菲對縊蟶血細胞DNA損傷效應趨勢雖然相同，但相較而言，苯并[a]芘對縊蟶血細胞DNA鏈斷裂更為明顯(表1)，表明其對縊蟶血細胞的遺傳毒性更顯著。造成這種毒性的差異可能與兩者之間的分子結構及毒性作用機制有一定關系，其機理還需待進一步驗證和研究。

致謝：本實驗得到了江蘇省啟東市金海岸水產研究所朱善央老師的大力支持和幫助。

[1] Menzie C A, Potocki B B, Santodonato J. Exposure to carcinogenic PAHs in the environment [J]. Environmental Science & Technology 1992, 26：1278-1284

[2] 秦寧, 何偉, 孔祥臻, 等. 中國水生生態系統中多環芳烴的生態毒性與生態風險研究進展[J]. 中國科技論文, 2013, 8(12): 1209-1218

Qin N, He W, Kong X Z, et al. Research progress in ecotoxicity and eco-risk assessment of polycyclicaromatic hydrocarbons in China’s aquatic ecosystems [J]. China Science Paper, 2013, 8(12): 1209-1218 (in Chinese)

[3] 袁馨, 潘聲旺, 陳勇, 等. 蚯蚓對土壤-植物系統中菲，芘降解的強化效應研究[J]. 農業環境科學學報, 2011, 30(5): 904-911

Yuan X, Pan S W, Chen Y, et al. Enhancing effects of earthworms on the degradation of phenanthrene and pyrene in soil-plant system [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2011, 30(5): 904-911(in Chinese)

[4] 楊濤. 菲、苯并(b)熒蒽脅迫對翡翠貽貝、紅鰭笛鯛和紫紅笛鯛的毒性效應[M]. 上海海洋大學. 2011

Yang T. Effects of Phenanthrene，benzo[b]fluoranthene on Perna Viridis，Lutjanus Erythropterus and Lutjanus Argentimaculatus [M]. Shanghai Ocean University, 2011 (in Chinese)

[5] Zhang J, Yang J, Wang R, et al. Effects of pollution sources and soil properties on distribution of polycyclic aromatic hydrocarbons and risk assessment [J]. Science of The Total Environment, 2013, (463): 1-10

[6] 岳敏, 谷學新, 鄒洪. 多環芳烴的危害與防治[J]. 首都師范大學學報(自然科學版), 2003, 24(3): 40-44

Yue M, Gu X X, Zhou H. The analysis quantitatively the grating diffraction of electron probability wave [J]. Journal of Capital Normal University (Natural Science Edition), 2003, 24(3): 40-44 (in Chinese)

[7] 駱苑蓉, 胡忠, 鄭天凌, 等. 紅樹林沉積物中的微生物對苯并[a]芘的降解研究[J]. 廈門大學學報(自然科學版), 2005, 44: 75-79

Luo F R, Hu Z, Zhen T L, et al. Biodegradation of benzo[a]pyrene by mangrove microbial consortium [J]. Journal of Xiamen University (Natural Science), 2005, 44: 75-79 (in Chinese)

[8] Hwang S, Cutright T. Biodegradability of aged pyrene and phenanthrene in a natural soil [J]. Chemosphere, 2002, 47: 891-899

[9] Cheema S A, Imran Khan M, Shen C, et al. Degradation of phenanthrene and pyrene in spiked soils by single and combined plants cultivation [J]. Journal of Hazardous Materials, 2010, 177: 384-389

[10] Khan M, Cheema S, Shen C, et al. Assessment of phenanthrene bioavailability in aged and imaged soils by mild extraction [J]. Environment Monitoring and Assessement, 2012, 184: 549-559

[11] 苗晶晶, 潘魯青, 王靜. 苯并[a]芘對櫛孔扇貝(Chlamysfarreri)組織顯微和超微結構的影響[J]. 環境科學學報, 2007, 27(9): 1497-1503

Miao J J, Pan L Q, Wang J. Effects of B[a]Ponmicro and ultrastructure of gill and digestive gland ofChlamysfarreri[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2007, 27(9): 1497-1503 (in Chinese)

[12] Ching E W K, Siu W H L, Lam P K S, et al. DNA Adduct formation and DNA strand breaks in greenlipped mussels (Pernaviridis) exposed to benzo[a]pyrene: Doseand timedependent relationships [J]. Marine Pollution Bulletin, 2000, 42: 603- 610

[13] Deena M, Wassenberg E, Swails E, et al. Effects of single and combined exposures to benzo (a) pyrene and 3, 3 '4, 4 '5pentachlorobiphenylon EROD activity and development in Fundulus heteroclitus[J]. Marine Environmental Research, 2002, 54: 279-283

[14] 王春光, 李裕紅, 林志勇, 等. 苯并[a]芘對真鯛(Pagrosomusmajor)血細胞DNA 損傷的慧星實驗研究[J]. 農業環境科學學報, 2006, 25(6): 1446-1449

Wang C G, Li Y H, Lin Z Y, et al. DNA Damage in blood cells ofPagrosomusmajorexposed to benzo[a]pyrene (BaP) by the comet assay [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2006, 25(6): 1446-1449 (in Chinese)

[15] 王曉艷, 蔣鳳華, 馮麗娟, 等. 石油烴對櫛孔扇貝血淋巴細胞DNA損傷的初步研究[J]. 生態毒理學報, 2012, 7(3): 305-311

Wang X Y, Jiang F H, Fen L J, et al. Effect of petroleum hydrocarbons on DNA damage of hemolymph cells scallopchalamysfarreri: A preliminary research [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2012, 7(3): 305-311 (in Chinese)

[16] Hamoutene D, Payne J F, Rahimtula A, et al. Use of the comet assay to assess DNA damage in hemocytes and digestive gland cells of mussels and clams exposed to water contaminated with petroleum hydrocarbons [J]. Marine Environmental Research, 2002, 54(3-5): 471-474

[17] 郁昂, 陳榮, 王重剛, 等. 柴油水溶性成分對僧帽牡蠣DNA損傷的初步研究[J]. 海洋科學, 2004, 28(11): 10-14

Yu A, Chen R, Wang C G, et al. DNA damage in oyster (Ostereacucullata) exposed to water-soluble fraction of 0#diesel fuel [J]. Marine Sciences, 2004, 28(11): 10-14 (in Chinese)

[18] 張先勇, 刁曉平, 楊寶, 等. 苯并[a]芘對馬氏珠母貝血淋巴細胞DNA損傷的研究[J]. 生態環境學報, 2011, 20(6-7): 1107-1110

Zhang X Y, Diao X P, Yang B, et al. Effect of benzo[a]pyrene on DNA damage of hemolymph cells inPinctadamartensi[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2011, 20(6-7): 1107-1110 (in Chinese)

[19] 國家質量監督檢驗檢疫總局. GB 17378-2007 海洋監測規范[S]. 北京, 2008

[20] Singh N P, McCoy M T, Tice R R, et al . A simple technique for quantitation of low levels of DNA damage in individual cells [J]. Experimental Cell Research, 1988, 175: 184- 191

[21] 張迎梅, 王葉菁, 虞閏六, 等. 重金屬Cd2+、Pb2+和Zn2+對泥鰍DNA損傷的研究[J]. 水生生物學報, 2006, 30(4): 399-403

Zhang Y M, Wang Y J, Yu R L, et al. Effects of heavy metals Cd2+、Pb2+and Zn2+on DNA damage of loach Misgurnus angullicandatus [J]. Acta Hydrobillogica Sinica, 2006, 30(4): 399-403 (in Chinese)

[22] Walker C H. Avian forms of cytoehrome P450 [J]. Environmental Health Perspectives, 1998, 106(52): 613-620

[23] 朱琳, 錢蕓, 劉廣良. 等. 細胞色素P450酶系及其在毒理學上的應用[J]. 上海環境科學, 2001, 20(2): 88-91

Zhu L, Qian Y, Liu G L, et al. Cytochrome P450 enzyme family and its application to toxicology [J]. Shanghai Enviromnetal Sciences, 2001, 20(2): 88-91 (in Chinese)

[24] Goldstone J V, Goldstone H M. Cytoehrome P4501 genes in early deuterostomes (tunieates and sea urehins) andverteb rates (ehiekenandfrog): Originand diversifieation of the CYP1 gene family [J]. Molecular biology and evolution, 2007, 24(12): 2619-2631

[25] Baumann P C, Harsharge J C. Decline in liver neoplasms in wild brown bullhead catfish after Coking plant closes and environmental PAHs plummet [J]. Environmental Health perspectives, 1995, 103(2): 168-170

[26] 周海龍, 張林寶, 曲瑩, 等. 三種典型POP對紫貽貝不同組織損傷的比較研究[J]. 海洋科學, 2011, 35(2): 32-37

Zhou H L, Zhang L B, Qu Y, et al. Comparative study of the DNA damage in three tissues of blue mussel (Mytilus edulis) after exposure to three typical POPs [J]. Marine Science, 2011, 35(2): 32-37 (in Chinese)

[27] Liu J, Pan L Q, Zhang L, et al. Immune responses, ROS generation and the haemocyte damage of scallop Chlamys farreri exposed to Aroclor 1254 [J]. Fish & Shellfish Immunology, 2009, 26(3): 422-428

[28] 蔣閏蘭, 肖佰財, 禹娜, 等. 多環芳烴對水生動物毒性效應的研究進展[J]. 海洋漁業, 2014, 36(4): 372-384

Jiang R L, Xiao B C, Yu N, et al. Research advance in toxic effects of PAHs on aquatic animals [J]. Marine Fisheries, 2014, 36(4): 372-384

[29] Hannam M L, Bamber S D, Galloway T S, et al. Effects of the model PAH phenanthrene on immune function and oxidative stress in the haemolymph of the temperate scallopPectenmaximus[J].Chemosphere, 2010,78: 779-784

[30] Olivera M, Pacheco M, Santos M A, et al. Cytochrome P4501A, genotoxic and stress responses in golden grey mullet (Liza aurata) following short-term exposure to phenanthrene [J]. Chemosphere, 2007, 66: 1287-1291

◆

Effects of Benzo[a]pyrene and Phenanthrene on DNA Damage of Hemolymph Cell inSinonovaculaconstricta

Jiang Mei1,*, Li Lei1, Shen Xinqiang1，Xu Gaopeng2，Yang Jie qing2

1. East China Sea Fisheries Research Institute, Chinese Academy of Fishery Sciences, Shanghai 200090, China 2. Shanghai Ocean University, Shanghai 201306, China

Received 8 February 2015 accepted 8 March 2015

The paper reported the DNA damage effect of Benzo[a]pyrene(BaP) and phenanthrene (PHE) on the calmSinonovaculaconstrictaunder different concentration conditions with the single cell microgel electrophoresis (SCGE) technique. The calm were treated with concentrations (BaP: 0.45, 0.15, 0.05 mg·L-1and PHE: 0.45, 0.15, 0.05 mg·L-1) in control group was 0.00 mg·L-1for 15 days and were removed pollution for 6 days. The result showed the tail DNA percentage (DNA%) and TL/D of the 0.45 mg·L-1groups were significantly different from the control group (P<0.05) after 7 days exposure period. Furthermore, the damage intensity of treated groups increased gradually with respect to the increasing of Bap and PHE. Under the same concentration, the tail DNA% and TL/D increased gradually with the time of exposure. The DNA damage induced by BaP and PHE was very serious under the concentration of 0.45 mg·L-1. There was significant time-nd dose-dependent damage to the hemolymph cells. In addition, the toxic effect of BaP was much more than PHE. The comet assay was proven to be a useful tool for detecting DNA damage induced by PAH in marine hemolymph cells．DNA damage in hemolymph cells of could indicate the effects of BaP and PHE in marine environment as a good biomarker to be used in early warning and monitoring.

benzo[a]pyrene and phenanthrene; Sinonovacula constricta; DNA damage; single cell gel electrophoresis (SCGE); Comet assay;

中國水產科學研究院基本科研業務費(2014A02XK01)；農業部應對溢油關鍵技術專項(2012-2014)；中央級公益性科研院所基本科研業務費專項(2014T06)；國家現代農業產業技術體系建設項目(CARS-48)

蔣玫(1973-)，女，研究員，研究方向為海洋生態環境和漁業生態學，E-mail: jiangrose73@163.com

10.7524/AJE.1673-5897-20150208001

2015-02-08 錄用日期：2015-03-08

1673-5897(2015)3-281-07

X820.4

A

蔣玫，李磊，沈新強, 等. 苯并[a]芘和菲對縊蟶血細胞DNA損傷的研究[J]. 生態毒理學報，2015, 10(3): 281-287

Jiang M, Li L, Shen X Q, et al. Effects of benzo[a]pyrene and phenanthrene on DNA damage of hemolymph Cell in Sinonovacula constricta [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(3): 281-287 (in Chinese)